CONTROLLO DEL RISCHIO CHIMICOdipbsf.uninsubria.it/qsar/education/Mat Didattico...Uomo Rischio a...

COMUNITA’ SCIENTIFICA

CONTROLLO DEL RISCHIO CHIMICO

PERCEZIONE DEI DANNI AMBIENTALIMONITORAGGIO BIOLOGICO

RICERCA A POSTERIORI

1950

COMUNITA’ AMMINISTRATIVA

CONTROLLO DEGLI EFFLUENTILISTE DI PRIORITA’

ABOLIZIONE DELLE MOLECOLEGESTIONE DELLE SOSTANZE CHIMICHE

TOXIC SUBSTANCES CONTROL ACT (USA)DIRETTIVA SULLE SOSTANZE PERICOLOSE (CEE)

1950196519701975

COMUNITA’ SCIENTIFICA

RICERCA “A PRIORI”VALUTAZIONE DEL PERICOLO POTENZIALE

ECOTOSSICOLOGIA PREVISIONALE

1980

1990

Tabella 2.1 - Tipologie di rischio ed effetti ad esse associati; sono inoltre riportati gli elementi da utilizzare nella valutazione di rischio.

Target Tipologie di rischio Effetti Elementi indispensabili nella valutazione

Uomo Rischio a seguito di esposizione diretta

(riguarda principalmente la “sfera professionale” di una determinata

popolazione come ad es. agricoltori)

Effetti tossici immediati:

• tossicità acuta (orale, inalatoria, cutanea),

• potere irritante (occhi e pelle)

• potere sensibilizzante

1. caratteristiche tossicologiche 2. quantità utilizzata 3. bioconcentrazione

Effetti tossici differiti:

• sub-acuti, sub-cronici, cronici

• mutageni e cancerogeni

• riproduttivi

4. dimensioni della popolazione 5. pluralità di esposizione

Uomo Rischio a seguito di esposizione indiretta

(deriva principalmente dal grado di diffusione nell’ambiente della sosta inquinante e può interessare ampi

strati di popolazione)

Principalmente effetti di tipo differito

1. scelta di indicatori biologici 2. caratteristiche chimico-fisiche 3. quantità

Ambiente Rischi immediati (riguarda il rischio per specie non

target dopo un intervento fitoiatrico nell’area trattata o limitrofa)

Effetti tossici immediati:

• tossicità acuta sugli organismi non target

4. distribuzione ambientale 5. persistenza 6. caratteristiche tossicologiche

Rischi differiti (riguarda il rischio perspecie non

target in una scala spazio temporale più ampia rispetto al precedente)

Principalmente effetti di tipo cronico su organismi non target

Uomo e Ambiente

Rischio globale (rappresenta l’insieme di quelli

precedenti)

Rischio da effetti fisici Effetti immediati generalmente derivanti dalle caratteristiche chimico-fisiche della sostanza (infiammabilità, potere esplosivo)

1. potere esplodente 2. infiammabilità 3. dimensioni della popolazione 4. quantità

“L’ecotossicologia riguarda gli effetti tossici degli agenti chimici e fisici sugli organismi viventi, in particolare su popolazioni e comunità all’interno di definiti ecosistemi; essa comprende anche lo

studio delle modalità di diffusione di questi agenti e le loro interazioni con l’ambiente.”(Butler, 1978)

TOSSICOLOGIA AMBIENTALEbranca della tossicologia avente per oggetto

lo studio degli effetti sui sistemi naturali

anni ’50-’60 - target “uomo”anni ’70-’80 - target “organismi” oggi: COSA SUCCEDE AD UN SISTEMA

NATURALE QUANDO SI ALTERANO I NORMALI FLUSSI DI MATERIA ED ENERGIA?

ECOTOSSICOLOGIA� anni ‘80 - significato più ampio in quanto

comprende anche lo studio dei cliclibiogeochimici delle sostanze xenobiotiche

STUDI SUGLI EFFETTI

NOELCQ

PEC

STUDI SULDESTINO AMBIENTALE

HAZARD ASSESSMENT

TOSSICOLOGIAUMANA

MOS = NOED/PED

MOS = ADI/PED

ECOTOSSICOLOGIA

MOS = NOEL/PEC

MOS =CQ/PEC

effetti nocivi esposizione

sistema ambientaleesposto

area dipericolo potenziale

area dirischio

La presenza di un effettivo rischio ambientale è determinata dalla concomitanza di tre diversi fattori (effetti, esposizione, sistema bersaglio)

Esistono popolazioni realmente esposte al pericolo potenziale?In quale percentuale e con quale distribuzione?

La stima del rischio può definirsi come la valutazione quantitativa della probabilità che si verifichi un certo effetto ambientale, come risultato dell’esposizione ad una sostanza contaminante

Problem FormulationPlanning (Risk Assessor/Risk Manager Dialogue

Ecological Risk Assessment

Ana

lysi

s Characterisation of

Exposure

Characterisation of

Ecological Effects

Risk Characterisation

Communicating Results to the Risk Manager

Risk Management

AsN

eces

sary

: Acq

uire

Dat

a,

Iter

ate

Proc

ess,

Mon

itor

Res

ults

��

��

→ ��

→ ��

→ ��

�� !� ��

��

��

Identification of the time-space scale scenario

Identification of suitableindicators

Exposure indicators:quantity (Kg/ha);

bioaccumulation (Kow);environmental distribution;persistence of the chemical

Effect indicators:cellular (biomarkers)

organisms (toxicity tests);population and communities

(microcosm, mesocosms, field studies);

Risk AssessmentTER or SCORE

Communicating Risk

Problem Formulation:Assessment objectives

carichi

modalitàdi uso e

di scarico

processiambientali

proprietàfisico

chimiche

modellivalutativi

monitoraggioambientale

VALUTAZIONE DELLA

ESPOSIZIONE

VALUTAZIONE DEGLI

EFFETTI

QSAR

STUDI DILABORATORIO

saggi di tossicità acuta

saggi di tossicità cronica

saggi su popolazionie comunità

STUDI DICAMPAGNA

indici biotici

biomarkers

STUDI SUI SISTEMI BIOLOGICI A RISCHIO

STIMA DEL RISCHIO

proprietà matrici

bioindicatori

dinamica di popolazionistruttura e funzioni dicomunità ed ecosistemi

ambientali

RISKASSESSMENT

RISKMANAGEMENT

Hazard identificazion

Dose-Response Assessment

ExposureAssessment

Ris

kC

hara

cter

izat

ion

technical

legal

social

economic

political

ED

I

C

O

IS

N

Actionpriorities- research

- regulation

more research

standards- air

- waterban

other

Two Different Concepts:Risk Management and Risk Assessment

Two Different Concepts:Risk Management and Risk Assessment

Studi suglieffetti Valutazioni

EconomichePoliticheSociali

PNEC

Hazard Assessment

NECESSITA’DI INTERVENTOO PREVENZIONE

TUTELA AMBIENTALEBASATA SU:

GESTIONE DELLE SOSTANZEPERICOLOSE

GESTIONE DEL TERRITORIO

CARICHI AMMISSIBILI

SUL TERRITORIO

Studi sullaesposizione

Studi suitarget

PEC

Stima delRischio

Valutazionedei Targetsa Rischio

LA VALUTAZIONE DEGLI EFFETTI

Tossicologia Ecotossicologia

OrganismiTest

Ratto, topo, coniglio, cane, scimmia

Estrapolazione all’ UOMO

Acquatici (alghe, Daphnia, pesci)Terrestri ( piante, lombrichi, api, uccelli)

ECOSISTEMA

SCOPOPROTEZIONE DEL

SINGOLO INDIVIDUO

MANTENERE INALTERATA LA STRUTTURA E LA

FUNZIONALITA’ DI UN ECOSISTEMA

Proprietà Tossicologiche

Tossicità acuta: L’effetto che può essere ottenuto a seguito di una somministrazione unica di una determinata sostanza.Determinazione di una dose capace di determinare la morte della metà (DL50 o CL50) (mg/kg o mg/l) degli individui della popolazione sottoposta a sperimentazione, oppure attraverso la determinazione del potere irritante (per occhi e pelle), del potere corrosivo, e di quello sensibilizzante attraverso tre diverse vie di esposizione dell’animale: orale, cutanea ed inalatoria.

Tossicità subacuta, subcronica, cronica: Valutazione degli effetti derivanti dall’esposizione di una popolazione all’azione di una sostanza a basse dosi nel tempo (orale, inalatoria e cutanea). Le prove di tossicità subacuta in particolare simulano esposizioni ripetute per brevi periodi, viceversa quelle relative alla valutazione degli effetti cronici servono a verificare i danni che si ottengono in seguito ad esposizioni a basse dosi continuate e prolungate nel tempo.-NEL (No Effect Level) che esprime il livello senza effetti;-NOEL (No Observed Effect Level) che esprime il livello di concentrazione della sostanza al quale non è stato osservato alcun effetto;- NOAEL (No Observed Adverse Effect Level) che rappresenta il livello della concentrazione della sostanza al quale non è stato osservato alcun effetto avverso;Uso di fattori di sicurezza nell’estrapolazione.

Mutagenesi, Carcinogenesi, Embriotossicità: Modificazioni al corredo cromosomico umano (mutagenesi), del loro potenziale cancerogeno (Cancerogenesi), e della capacità di provocare eventuali malformazioni a livello embrionale (Embriotossicità), sono estremamente difficoltosi e poco estrapolabili al contesto umano.

Obiettivi dei saggi multispecie

• Maggiore conoscenza circa la struttura e la funzionalità degli ecosistemi• Sviluppare e validare modelli previsionali per il destino ambientale degli inquinanti o per gli

effetti• Valutare gli standard di qualità estrapolati dai dati di tossicità in laboratorio (migliorare le

tecniche di estrapolazione)• Studiare la resilienza di un ecosistema in termini di tempo richiesto per ritornare alla normalità

dopo uno stress chimico• Ottenere dati per scopi di tipo regolatorio

Scelta degli endpoints•Endpoint strutturali: Gli endpoints strutturali e le specie selezionate sono numerosi. In genere

sulla base dei dati ottenuti dai saggi di tossicità monospecifici si scelgono le spp. da analizzare. Gli effetti di un inquinante sulla struttura del sistema esposto sono importanti anche se all’inizio non si verifica un cambio nella funzionalità di un ecosistema. Per es. un declino momentaneo dei rotiferipuò avere un ruolo importante per le popolazioni di pesci se avviene nelle fasi in cui è presente lo

stadio giovanile della popolazione ittica• Endpoint funzionali: riguardano gli effetti sulla fotosintesi o sulla crescita in termini di biomassa

Environmental Acceptable Concentration: quella concentrazione in acqua che non produce alcuna modifica alla struttura e alla funzionalità di un ecosistema

La previsione degli effetti: relazioni interspecifiche (QUICAR)L’uso di questo approccio può essere un utile strumento per prevedere gli effetti di una sostanza da una

specie all’altra e per avere informazioni circa i rapporti di sensibilità (sensitivity ratio)

Concettualmente questo approccio è simile a quello utilizzato dalla tossicologia umana

Acute toxicity test Herbicides Fungicides insecticides/ acaricides

other functions

Total

EC50 (96 h) on algae 104 (8) 62 (4) 68 (16) 8 (1) 242 (29) EC50 (48 h) on Daphnia 171 (43) 88 (9) 124 (6) 24 (2) 407 (60) LC50 (96 h) on rainbow trout 200 (50) 94 (6) 130 (16) 23 (1) 447 (73) LC50 (96 h) on bluegill sunfish 127 (43) 51 (5) 74 (8) 15 (0) 267 (56) LC50 (96 h) on fathead minnow 10 (3) 1 6 (1) 1 18 (4) LC50 (96 h) on catfish 24 (6) 6 (0) 11 (2) 2 (0) 43 (8) LC50 (96 h) on carp 41 (12) 34 (2) 30 (7) 4 (1) 109 (22) LC50 (96 h) on golden orfe 7 (3) 10 (0) 27 (1) 3 (0) 47 (4) Total 714 (178) 352 (28) 486 (58) 81 (5) 1633 (269)

-8

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

2

-8 -7 -6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1 2

Log LC50 96h trout (mmol/l)

Log

LC50

96h

blu

gill

(mm

ol/l)

1,3,5-triazine

2-(4-aryloxyphenoxy) prop. acid

2,6-dinitroanilina

aryloxyalkanoic acid

azole

benzoylurea

carbamate

chloroacetanilide

diphenyl ether

organophosphorus

pyrethroid

sulfonylurea

thiocarbamate

urea

unspecified

minor classes

Relazione interspecifica tra r. trout e b. sunfish per prodotti fitosanitari(divisi in classe)

Log LC50 96h on trout (mmol/l) = 0.95 * Log LC50 96h on bluegill (mmol/l) - 0.19n = 199; R2 = 0.92; S.E. = 0,44; F = 2168; Significance p < 0,0001

Slope ≅ 1

SSR (r.trout./b.sunfish) = 0.77 trota leggermente più sensibile

SSR OPs = 1.5

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1

Log LC50 96h trout (mmol/l)

Log

LC50

96h

car

p (m

mol

/l)

1,3,5-triazine


2,6-dinitroanilina

azole

carbamate

chloroacetanilide

diphenyl ether

organophosphorus

pyrethroid

sulfonylurea

urea

unspecified

minor classes

Relazione interspecifica tra r. trout e carpa per prodotti fitosanitari (divisi in classe)

Log LC50 96h on trout (mmol/l) = 0.98 * Log LC50 96h on carp (mmol/l) – 0.36n = 65; R2 = 0.83; S.E. = 0.54; F = 314; Significance p < 0,0001

SSR per OPs bluegill>trout>orfe>carp indica che gli OPs mostrano un meccanismo d’azione specifico che

produce un diverso livello di effetto per le diverse spp. di pesci

-8

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-8 -7 -6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1

Log EC50 48h daphnia (mmol/l)

Log

LC50

96h

trou

t (m

mol

/l)1,3,5-triazine

2-(4-aryloxyphenoxy) propionic acid

2,6-dinitroanilina


azole

benzoylurea

carbamate

chloroacetanilide

diphenyl ether

organophosphorus

pyrethroid

sulfonylurea

thiocarbamate

urea

unspecified

minor classes

Relazione interspecifica tra r. trout e Daphnia per prodotti fitosanitari (divisi in classe)

Eq. Generale: Log LC50 96h on trout (mmol/l) = 0,61 * Log EC50 48h on Daphnia (mmol/l) – 0,65n = 267; R2 = 0,59; S.E. = 0,98; F = 379; Significance p < 0,0001

Eq. Senza OPs e Carbam.: Log LC50 96h on trout (mmol/l) = 0,82 * Log EC50 48h on Daphnia (mmol/l) – 0,41n = 206; R2 = 0,77; S.E. = 0,75; F = 683; Significance p < 0,0001

Daphnia più sensibile dei pesci agli insetticidi, mentre SSR circa 1 per gli erbicidi e fungicidi

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-7 -6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1

Log EC50 96h algae (mmol/l)

Log

EC

50 4

8h d

aphn

ia (m

mol

/l)


2,6-dinitroanilina


thiocarbamate

azole

unspecified

minor classes

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-6 -5 -4 -3 -2 -1 0 1

Log EC50 96h algae (mmol/l)

Log

LC50

96h

trou

t (m

mol

/l) 2-(4-aryloxyphenoxy) prop. acid

2,6-dinitroanilina


thiocarbamate

azole

unspecified

minor classes

Relazione interspecifica tra pesci e alghe per prodotti fitosanitari

(divisi in classe)

Relazione interspecifica tra alghee Daphnia per prodotti fitosanitari

(divisi in classe)

Nessuna relazione rilevante dal punto di vista della previsione. Gli SSR indicano che le Daphniesono estremamente più sensibili agli insetticidi (0,00056 ), mentre le alghe sono estremamente più

sensibili alle triazine (1800). Questo indica il ruolo cruciale dei meccanismi d’azione

Alcune considerazioni:

• Esistono delle correlazioni tra gli effetti esercitati da una sostanza su diverse specie acquatiche

• Tuttavia, queste non sono generalizzabili (es alga/Daphnia)

•Anche nel caso di una correlazione generale tra le specie (es. carpa/trota o Daphnia/trota) possono esistere delle eccezioni in funzione della classe chimica

•Questo potrebbe derivare da una specificità nel modo d’azione

Un possibile criterio per definire la specificità o aspecificità d’azione di una sostanza può esserela deviazione dalla “baseline toxicity” (Verhaar 1995).

Questo criterio si basa sull’assunzione che, in assenza di uno specifico meccanismo d’azione, l’attività biologica di una sostanza è di tipo narcotico e dipende interamente dalla sua lipofilicità(log Kow).

Verhaar ha proposto un schema classificatorio degli inquinanti per quanto riguarda gli effetti:

Inert chemicals: Non interagiscono con uno specifico recettore in un organismo (narcosi). L’effetto narcotico è totalmente dipendente dall’idrofobicità;

Less inert chemicals: leggermente più tossici della loro baseline. Sono anche chiamatinarcotici polari. Generalmente sono caratterizzati dalla presenza di legami H (donatori diprotoni) come i fenoli o le aniline

Reactive chemicals: queste sostanze reagiscono per produrre un effetto in maniera non selettiva su strutture chimiche presenti comunemente presenti nelle biomolecole (es. ipossidiche reagiscono con i gruppi sulfidrilici della cisteina);

Specifically acting chemicals: reazioni specifiche con un particolare recettore molecolare

Struttura chimica

Calcolare la baseline toxicity con un sistema QSAR

Classificare secondo lo schema

Classe 1 Classe 2 Classe 3 Classe 4

1.0 Min = 5Max = 10

Min = 10Max = 104

Min = 10Max = 104

Stima del range di tossicità

ECbaselineRFt max < Ecestimated< Ecbaseline/RFt min

Applicare un fattore di tossicità (RFt)

Es. classe 1: sostanze che contengono solo H

e C

I fattori di tossicità (RFt: Range Factor of Toxicity) sono stati ottenuti attraverso uno studio statistico su diverse classi di

sostanze organiche

TR = LC50 baseline/LC50 exp

TR = Toxic RatioLC50 baseline = LC50 prevista dal log KowLC50 exp = LC50 sperimentale

0 1 3 4 5 62 Log TR

1,3,5-triazines

2,6-dinitroanilines

thiocarbamates

ureas

sulfonylureascarbamates

organophosphorus

azoles

chloroacetanilides

algae

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8

Log Kow

Log

EC

50 9

6h a

lgae

(mm

ol/l)

1,3,5-triazines2-(4-aryloxyphenoxy) prop. acids2,6-dinitroanilinesaryloxyalkanoic acidsazolesbenzoylureascarbamateschloroacetanilidesdiphenyl ethersorganophosphoruspyrethroidssulfonylureasthiocarbamatesureasunspecifiedminor classes

0 1 3 4 5 620 1 3 4 5 62 Log TR

1,3,5-triazines

2,6-dinitroanilines

thiocarbamates

ureas

sulfonylureascarbamates

organophosphorus

azoles

chloroacetanilides

algae

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8

Log Kow

Log

EC

50 9

6h a

lgae

(mm

ol/l)


Applicazione del TR su alga per i prodotti fitosanitari

0 1 3 4 5 62 Log TR

1,3,5-triazines

2,6-dinitroanilines thiocarbamates

ureas

sulfonylureas carbamates

organophosphorus

azoles

chloroacetanilides

Daphnia2-(4-aryloxyphenoxy) propionic acids

diphenyl ethers

pyrethroids

benzoylureas

-8

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8

Log Kow

Log

EC

50 4

8h D

aphn

ia (m

mol

/l)


0 1 3 4 5 620 1 3 4 5 62 Log TR

1,3,5-triazines

2,6-dinitroanilines thiocarbamates

ureas

sulfonylureas carbamates

organophosphorus

azoles

chloroacetanilides

Daphnia2-(4-aryloxyphenoxy) propionic acids

diphenyl ethers

pyrethroids

benzoylureas

-8

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8

Log Kow

Log

EC

50 4

8h D

aphn

ia (m

mol

/l)


Applicazione del TR su Daphnia per i prodotti fitosanitari

0 1 3 4 5 62 Log TR

1,3,5-triazines

2,6-dinitroanilinesthiocarbamates

ureas

carbamates

organophosphorus

azoles

2-(4-aryloxyphenoxy) propionic acids

pyrethroids

troutaryloxyalkanoic acids

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8

Log Kow

Log

LC

50 9

6h tr

out (

mm

ol/l)


0 1 3 4 5 620 1 3 4 5 62 Log TR

1,3,5-triazines

2,6-dinitroanilinesthiocarbamates

ureas

carbamates

organophosphorus

azoles

2-(4-aryloxyphenoxy) propionic acids

pyrethroids

troutaryloxyalkanoic acids

-7

-6

-5

-4

-3

-2

-1

0

1

-5 -4 -3 -2 -1 0 1 2 3 4 5 6 7 8

Log Kow

Log

LC

50 9

6h tr

out (

mm

ol/l)


Applicazione del TR su pesci per i prodotti fitosanitari

narcotic -0,5 < Log TR < 0,5less inert chemicals 0,5 < Log TR < 1,5reactive chemicals 1,5 < Log TR < 2,5specifically acting chemicals 2,5 < Log TR < 4highly specifically acting chemicals Log TR > 4

Classificazione proposta per i prodotti fitosanitari

P e s t i c id e s M e c h a n i s m o f a c t io n A lg a e D a p h n ia F i s h L o g T R S p e c i f . L o g T R S p e c i f . L o g T R S p e c i f . H e r b ic id e s

1 ,3 ,5 - t r i a z in e P h o to s y n t h e t i c e l e c t r o n t r a n s p o r t i n h ib i to r s

3 ,1 σ = 0 .5 4 ; n = 1 0

s p e c i f . A c t i n g

0 ,1 3 σ = 0 .5 7 ; n = 1 2

n a r c o t i c 0 ,6 σ = 0 .4 3 ; n = 1 1

n a r c o t ic- le s s i n e r t

2 - ( 4 -a r y lo x y p h e n o x y )

p r o p io n ic a c id

L ip id b io s y n th e s i s i n h ib i to r s

- 0 ,3 σ = 0 .5 8 ; n = 3

N a r c o t ic - 0 ,1 3 σ = 0 .4 5 ; n = 6

n a r c o t i c 0 ,6 σ = 0 .5 1 ; n = 1 1


2 .6 -d in i t r o a n i l i n a C e l l d iv i s io n i n h ib i to r s 0 ,4 σ = 0 .4 ; n = 4

n a r c o t ic – l e s s i n e r t

- 0 ,1 σ = 0 .6 5 ; n = 4

n a r c o t i c 0 ,6 σ = 0 .7 1 ; n = 8

n a r c o t ic - le s s i n e r t

a r y lo x y a lk a n o ic a c id

2 ,5 σ = 0 .7 ; n = 2

r e a c t iv e - s p e c i f . A c t i n g

1 ,8 σ = 0 .8 ; n = 2

r e a c t iv e 2 ,0 σ = 0 .2 4 ; n = 4

r e a c t iv e

c h lo r o a c e ta n i l i d e P r o t e in s y n th e s i s i n h ib i to r s

2 ,9 σ = 0 ,5 4 ; n = 5

s p e c i f . A c t i n g

0 ,2 σ = 0 .6 4 ; n = 7

n a r c o t i c 1 ,5 σ = 0 .6 6 ; n = 3

l e s s i n e r t - r e a c t iv e

d ip h e n y l e th e r P r o to p o r p h y r in o g e n o x id a s e i n h ib i to r s

- 0 ,2 σ = 0 .3 7 ; n = 4

n a r c o t i c 0 ,3 - 0 .2 - 0 .7 6

n a r c o t ic

s u l f o n y lu r e a B r a n c h e d c h a i n a m i n o a c id s y n th e s i s i n h ib i to r s

6 ,1 σ = 0 .9 2 ; n = 6

h ig h l y s p e c i f . A c t i n g

2 ,0 σ = 0 .6 2 ; n = 6

r e a c t iv e 2 ,1 σ = 1 .3 2 ; n = 3

r e a c t iv e

t h io c a r b a m a te L ip id m a ta b o l is m in h ib i to r s

0 ,6 σ = 0 .5 5 ; n = 4

n a r c o t ic – l e s s i n e r t

- 0 ,0 0 1 σ = 0 .6 9 ; n = 7

n a r c o t i c 0 ,2 σ = 0 .6 8 ; n = 1 7

n a r c o t ic

u r e a P h o to s y n t h e t i c e l e c t r o n t r a n s p o r t i n h ib i to r s

2 ,9 σ = 0 .6 5 ; n = 1 1

s p e c i f . a c t in g

0 ,2 σ = 0 .9 5 ; n = 1 2

n a r c o t i c 0 ,4 σ = 0 .4 6 ; n = 1 7


I n s e c t i c i d e s / a c a r ic id e s

c a r b a m a te C h o l i n e s t e r a s e i n h ib i to r s

0 ,7 σ = 1 .1 ; n = 6

l e s s i n e r t

3 ,5 σ = 0 .4 3 ; n = 7

s p e c i f . a c t i n g

1 ,6 σ = 0 .6 6 ; n = 9

l e s s i n e r t - r e a c t iv e

o r g a n o p h o s p h o r u s C h o l i n e s t e r a s e i n h ib i to r s

0 ,8 σ = 1 .2 ; n = 2 8

l e s s i n e r t

3 ,8 σ = 1 .4 9 ; n = 4 5

s p e c i f . a c t i n g

1 ,9 σ = 1 .3 7 ; n = 4 1

r e a c t iv e

p y r e t h r o id N e r v o u s s y s t e m a c t i n g 0 ,4 σ = 0 ,3 9 ; n = 2

1 ,8 σ = 0 .9 7 ; n = 2 0

r e a c t iv e 2 ,3 σ = 0 .7 1 ; n = 1 6

r e a c t iv e

b e n z o y lu r e a C h i t i n s y n t h e s i s i n h ib i to r s

1 ,3 σ = 0 .9 8 ; n = 5

l e s s i n e r t

F u n g ic id e s a z o le S t e r o id d e m e t h y la t io n

in h ib i to r s 0 ,8

σ = 0 .9 ; n = 1 3 l e s s i n e r t

0 ,1 σ = 0 .7 ; n = 1 8

n a r c o t i c 0 ,6 σ = 0 .6 5 ; n = 2 5

n a r c o t ic - le s s i n e r t

Mechanism of action, Log calc./exp. Toxicity Ratio distribution parameters (mean, standard deviation and number of cases) and specificity of action (Specif.) of the different classes of herbicides, fungicides and insecticides on algae, Daphnia and fish, according to the text classification: narcotic (narcotic), less inert chemicals (less inert), reactive chemicals (reactive), specifically acting chemicals (specif. acting), highly specifically acting chemicals (highly specif. acting)

• Sulle alghe i composti più specifici sono le sulfoniluree seguite da cloroacetanilidi feniluree e triazine

•Altre classi come le 2,6 dinitroaniline, tiocarbammati, così come fungicidi e insetticidi sono classificabili come less inert chemicals o narcotici

•La specificità delle sulfoniluree dipende dalla sua azione sulla sintesi degli aminoacidi. Del resto la loro specificità è evidenziata dalle basse dosi utilizzate (g/ha)

•Feniluree e triazine inbiscono il trasporto degli elettroni nella fotosintesi

•Le altre classi hanno dei meccanismi d’azione meno specifici

•Su Daphnia e pesci gli OPs e i carbammati (insetticidi) sono le classi di composti più tossiche

•Su Daphnia esplicano un effetto maggiore rispetto ai pesci. Questo è probabilmente dovuto al fatto che il sito bersaglio è più facilmente raggiungibile

•E’ interessante notare che i piretroidi pur essendo più tossici degli OPs sono meno specifici (ruolo del log Kow)

•Erbicidi e fungicidi su queste due spp. agiscono come narcotici.

•Su queste basi, è possibile concludere che quando la specificità d’azione nei confronti di due organismi è differente non è possibile estrapolare la tossicità da una specie all’altra.

•D’altro lato quando abbiamo un’analoga specificità è possibile ottenere delle estrapolazioni adeguate anche per spp. molto distante filogeneticamente

SOSTANZA CHIMICA

accumulorilascio

volatilizzazionedeposizione

precipitazione

drenaggio

Aria

Suolo

Acqua

Biomassa

Sedimento

volatilizzazione

rilascio rilascio

rilascio

rilascio

accumulo

adsorbimento

accumulo

accumulo

fotolisireazioni ozonoradicali idrossilici

ossidazionereattività chimica

idrolisifotolisiossidazionereattività chimica

biodegradazionemetabolismo

ossidazionereattività chimica

Distribuzione delle sostanze nell’ambiente

Proprietà chimico-fisiche importanti per la previsione del destino ambientali di potenziali

inquinanti

•Solubilità•Tensione di Vapore•Costante di Henry

•Coefficienti di ripartizione•Fattore di Bioconcentrazione (BCF)

I COEFFICIENTI DI RIPARTIZIONE

•Il coefficiente di ripartizione n-ottanolo/acqua•Il coefficiente di ripartizione suolo/acqua (Kd) o su carbonio organico (Koc)•La costante di Henry (o) coefficiente di ripartizione aria/acqua (Kaw)•Il coefficiente di ripartizione ottanolo/aria (Koa)

Tabella 1 – Valori di letteratura di log KOW di permetrina, 2,4D, pendimethalin, aldrin e 4,4-DDT.

molecola valori di log KOW

permetrina 6,50 (1) 3,48 (6)

2,4D 1,57 (2) 2,62 (7) -1,39 (10)

pendimethalin 5,18 (3) 2,86 (8)

aldrin 3,00 (4) 6,50 (9) 5,52 (9)

4,4-DDT 3,98 (5) 6,38 (9) 5,94 (11)

1 = Schimmel et al.,1983; 2 = Scheele, 1980; 3 = Worthing e Hance, 1991;

4 = Howard, 1991; 5 = Kapoor et al., 1973; 6 = Verschueren, 1983;

7 = Rao e Davidson, 1980; 8 = Briggs, 1981; 9 = De Bruijn et al., 1989;

10 = Martin e Edgington, 1981; 11 = Ellgehausen et al., 1981.

IL COEFFICIENTE DI RIPARTIZIONEn-OTTANOLO/ACQUA (Kow)

L’USO DEI GIS NELLE APPLICAZIONI DI MODELLI DI RIPARTIZIONE MULTICOMPARTIMENTALE

• Individuare nel territorio aree omogenee relativamente alle principali “driving forces” dei modelli

•Applicare gli approcci modellistici in modo modulare in funzione della disuniformità territoriale

•Restituire in forma cartografica la composizione modulare della applicazione modellistica

��

Schematic Approach to territorial characteristic

Reality

Land use

DTM

Urbanised areas

Water streams

Monitoring point

The case of Lambro River Basin

Data collection

Definition of UGUand theircharacterization

Definition ofenvironmentalscenarios

Landscape description for UGU definition

Soil properties: soil texture, organic carbon content,Hydrological Group maps

Land use data and a.i. loads

Rainfall data and Areas of the rain gauge stations

Basin and sub -basins outlines

Hydrographical network and river flow data

Chemical properties

Molecular weightWater solubility

Vapour pressureKowhalf-life in soil

Water balance

Runoff coefficient

Curve Number factor

Hydrological network denseness

UGU map

Applicationscenario

Soil Propertiesscenario

Water Input-Outputscenario

SOILFUG PECUGU

PECRIVER

Dilutioncoefficient

I

II

III

IV

Uniform Geographic Units

Validation of the results – Alachlor

0 20 40 60 80 100 120 140 160

0.001

0.003

0.01

0.03

0.1

0.3

Days after first treatment

conc

entr

atio

n m

g/m

cExperimental Whole basin 14 subbasins

Ratio between two different concentration (PNEC/PEC) >/=/<1

In principle, human beings as well as ecosystems in the

aquatic, terrestrial or air compartment are to be

protected.

For the environment the protection goals at present are limited to the following:•Aquatic ecosystem;

•Terrestrial ecosystem; •Atmosphere.

•Top predators (secondary poisoning); •Micro-organisms in sewage treatment systems (for the exposure of the aquatic

environment);

TECHNICAL GUIDANCE DOCUMENT

HISTORICAL BACKGROUNDQuantitative Risk Assessment as a science and as a basis for regulatory decision making

emerged about 30 years ago

Progress since has been considerable and in 1992, Chapter 19 of Agenda 21 of the United Nations Conference on Environment and Development included as first recommendation

“expanding and accelerating the international assessment of chemical risk”

In the EU, environmental policy started in 1973 with the adoption of the first 5-year European Community Environmental Action Programme.

Since them, the principles of prevention and risk reduction have been firmly established in many regulations of the EU Commission and with them the concepts of risk assessment and

risk management of the substances

With regards to new substances, i.e. substances not on the EU market in the 10 years prior of the 18 September 1981 and therefore not appearing in the European Inventory of Existing Commercial chemical Substances (EINECS) the first article of the Directive 92/32EEC

requires an evalutaion of the potential hazards and risks of notified substances on the basis of a specified data set

In 1993 first version of the Technical Guidance Documents (TGD)

TECHNICAL GUIDANCE DOCUMENT (Part II)


Commission Directive 93/67/EEC and Commission Regulation (EC) No. 1488/94 require that an environmental risk assessment be carried out on notified new substances or on priority existing substances, respectively. This risk assessment should proceed in the following sequence:

•Hazard identification;

•Dose (concentration) -response (effect) assessment;

•Exposure assessment;

•Risk characterization.

The risk assessment shall be carried out for all three environmental compartments, i.e. aquatic environment, terrestrial environment and air.

TGD is intended to assist the competent authorities to carry out the environmental risk assessment of notified new substances and priority existing substances.

TGD includes advice on the following issues:

•How to ca1culate PECs and PNECs and, where this is not possible, how to make qualitative estimates of environmental concentrations and effect/no effect concentrations;

•How to judge which of the possible administrative decisions on the risk assessment according to Article 3(4) of Directive 93/67/EEC or Article 10 of Regulation 793/93 and Annex V of Regulation 1488/94 need to be taken;

•How to decide on the testing strategy, if further tests need to be carried out and how the results of such tests can be used to revise the PEC and/or the PNEC

•Expert judgment is needed


TECHNICAL GUIDANCE DOCUMENT(Effect Assessment)

• According to Article 9(2) of Regulation 793/93, the minimum data set that must be submitted for priority substances is the base-set testing package required for notified new substances which is defined in Annex VIIA of Directive 67/548/EEC. (at least studies on short term toxicity for fish, daphnia and an algae must be available).

• Hence, the procedure for calculating PNEC as well as the testing strategy post base-set can use this as a starting point.

• For a new substance further but nevertheless limited data are foreseen at level l and level 2 (Annex VIII of Directive 67/548/EEC). For existing substances information beyond the base-set may be available of which the amount and quality of data is expected to vary widely. For the effects assessment there may be several data available on a single endpoint which give dissimilar results. Furthermore, there may be studies, in particular older studies, which have not been conducted according to current test guidelines and quality standards. Expert judgement will be needed to evaluate the adequacy of these data.

TECHNICAL GUIDANCE DOCUMENT(Exposure Assessment)

•The environmental exposure assessment is based on representative monitoring data and/or on model calculations.

•If appropriate, available information on substances with analogous use and exposure patterns or analogous properties is taken into account.

•The availability of representative and reliable monitoring data and/or the amount and detail of the information necessary to derive realistic exposure levels by modelling, in particular at later stages in the life cycle of a substance, will also vary. Again, expert judgement is needed

• The risk assessment should be carried out on the basis of all data available applying the methods described in the TGD.

• In order to ensure that the predicted environmental concentrations are realistic, all available exposure-related information on the substance should be used. When detailed information on the use patterns, release into the environment and elimination, including information on the downstream uses of the substance is provided, the exposure assessment will be more realistic.

• A general rule for predicting the environmental concentration is that the best and most realistic information available should be given preference. However, it may often be useful to initially conduct an exposure assessment based on worst-case assumptions, and using default values when model calculations are applied. Such an approach can also be used in the absence of sufficiently detailed data.

TECHNICAL GUIDANCE DOCUMENT(Risk Characterization)

• If the outcome of the risk characterisation based on worst-case assumptions for the exposure is that the substance is not "of concern", the risk assessment for that substance can be stopped with regard to the compartment considered.

• If, in contrast, the outcome is that a substance is "of concern", the assessment must, if possible, be refined using a more realistic exposure prediction.

•The guidance has been developed mainly from the experience gained on individual organic substances. This implies that the risk assessment procedures described cannot always be applied without modifications to specific groups of substances, such as inorganic substances and metals. The methodologies that may be applied to assess the risks of metals and metal compounds, petroleum substances and ionisable substances are specifically addressed in special appendices of TGD

TECHNICAL GUIDANCE DOCUMENT(Risk Characterisation)

• The risk assessments that have to be carried out according to Regulations 793/93 andl488/94 for existing substances and Directives 67/548/EEC and 93/67/EEC for new substances, respectively, are in principle valid for all countries in the European Union. It is recognized however, that especially the exposure situation in different countries can vary extremely e.g. due to topographical and climatological differences.

• Therefore in the first stage of the exposure assessment the so-called generic exposure scenarios (average values or reasonable worst-case values) are applied.

• Generic exposure scenarios have been defined for local emissions from a point source and for emissions into a larger region.

• While comprehensive risk assessment schemes are presented for the aquatic and the terrestrial compartment and for secondary poisoning, allowing a quantitative evaluation of the risk for these compartments the risk assessment for the air compartment can only be carried out qualitatively because no adequate biotic testing systems are available. It should also be noted that the schemes for the sediment and terrestrial compartments and for secondary poisoning are currently not supported by the same level of experience and validation as available for the aquatic compartment.

TECHNICAL GUIDANCE DOCUMENT(Risk Characterisation)

TECHNICAL GUIDANCE DOCUMENT(Exposure Assessment)

• The environment may be exposed to chemical substances during all stages of their life cyclefrom production to disposal or recovery.

•The assessment procedure should in principle consider the following stages of the life cycle of a substance:

Production; Processing;

Transport and storage; Formulation (blending and mixing of substances in preparations);

Use: -Professional large scale use (industry) and/or, -Professional small scale use (trade) and/or, -Private or consumer use;

Disposal, including waste treatment (e.g. incineration and recycling).

• For each environmental compartment potentially exposed, the exposure concentrations should be derived

• When assessing the exposure of existing chemicals previous releases of the chemical to the environment need to be considered (background concentration)..

Measured/calculated environmental concentrations

•For new substances, usually no relevant measured data will be known. Therefore, concentrations of a substance in the environment must be estimated.

• The exposure assessment of existing substances does not always depend upon modelling. Data on measured levels in various environmental compartments have been gathered for a number of substances. They can provide the potential for greater insight into specific steps of the exposure assessment procedure (e.g. concentration in industrial outfalls).

• In many cases a range of concentrations from measured data or modelling will be obtained. However, measured concentrations can have a considerable uncertainty associated with them, due to temporal and spatial variations.

• For measured data, the reliability of the available data has to be assessed as a first step. Subsequently, it must be established how representative the data are of the general emission situation

• For model calculations the procedure to derive an exposure level should be made transparent. The parameters and default values used for the calculations must be documented.

•If different models are available to describe an exposure situation, the best model for the specific substance and scenario should be used and the choice should be explained. If a model is chosen which is not described in the document, that model should be explained and the choice justified.

•Both approaches (monitoring and modelling) complement each other in the complex interpretation and integration of the data. Therefore the availability of adequate measured data does not imply that PEC calculations are unnecessary.

Measured/calculated environmental concentrations

PEClocal and PECregionalA difference is made between substances that are emitted through point sources to which specific

locations can be assigned and substances that enter the environment through diffuse releases.

Point source releases have a major impact on the environmental concentration on a local scale (PEClocal) and contribute to the environmental concentrations on a larger scale (PECregional)

PEClocal• Small scale

• targets assumed to be exposed in or at the border of the area.

• PEClocal is calculated on the basis of a daily release rate, regardless of whether the discharge is intermittent or continuous.

• It represents the concentration expected at a certain distance from the source on a day when discharge occurs.

• Only for the soil compartment (being a less dynamic environment than air or surface water) longer term averages apply. However, in some cases time related concentrations may be obtained, for instance in situations where intermittent releases occur.

In principle, degradation and distribution processes are taken into consideration for the PEC local. However, because of the relatively small spatial scale, the ultimate concentrations in a compartment is

typically governed by only one or two key processes.

PECregional• The concentrations of substances released from point and diffuse sources over a wider area are assessed for a generic regional environment (generic standard environment).

• The PECregional takes into account the further distribution and fate of the chemical upon release.

• It provides a background concentration to be incorporated in the calculation of the PEClocal.

•The PEC regional is assumed to be a steady-state concentrations of the substance.

• Concentrations in air and water are also estimated at a continental scale (Europe) to provide inflow concentrations for the regional environment. These concentrations are not used as endpoints for exposure.

For a number of existing chemicals monitoring data are available for air, water and/or soil. These data have to be carefully evaluated for their adequacy and representative.

• Reliable and representative data have to be selected by evaluation of the sampling and analytical methods employed and the geographic and time scales of the measurement

campaigns (the water concentrations may either reflect total concentrations or dissolved concentrations or concentrations in sediment may significantly depend on the content of OC

and particle size of the sampled sediment)

•. Furthermore, it has to be ascertained if the data are results of sporadic examinations or if the chemical was detected at the same site over a certain period of time

• The data have to be assigned to local or regional scenarios by taking into account the sources of exposure and the environmental fate of the substance. (i.e. spatial proximity)

• The monitoring data should be compared to the corresponding calculated PEC.

•For risk characterisation, a choice should be made between using monitoring data or a calculated PEC.

MONITORING DATA

MODEL CALCULATIONS

• The first step in the calculation of the PEC is evaluation of the primary data.

• The subsequent step is to estimate the substance's release rate based upon its use pattern.

•All potential emission sources need to be analyzed, and the releases and the receiving environmental compartment(s) identified.

•After assessing releases, the fate of the substance once released to the environment needs to be considered (biotic and a biotic transformation processes etc)

•The quantification of distribution and degradation of the substance (as a function of time and space) leads to an estimate of PEClocal and PECregional

MODEL CALCULATIONS

MODEL CALCULATIONS: data for exposure models

It should be noted that the data requirements for the exposure models are only valid for neutral, organic, non-ionised substances. For other types of substances, more specific information may be required

For the derivation of PECs at the local and regional scale, one standardised generic environment has been defined

MODEL CALCULATIONS: Characterisation or the environmental compartments

Each of the compartments soil, sediment, and suspended matter is described as consisting of three phases: air (only relevant in soil), solids, and water.

The bulk density of each compartment is thus defined by the fraction and bulk density of each phase.

Both the fractions solids and water, and the total bulk density are used in subsequent calculations. This implies that the bulk density of a compartment cannot be changed independent of the fractions of the separate phases and vice versa.

MODEL CALCULATIONS: Characterisation or the environmental compartments

MODEL CALCULATIONS: partition coefficients and persistence

• Fraction of substance in air associated with aerosol

• Partitioning between air and water

• Partitioning between solids and water in soil, sediment and suspended matter

•Hydrolisis in surface water

•Photolysis in surface water and in the atmosphere

•Biodegradation in the sewage treatment plant

•Biodegradation in the environmental compartments (surface water, soil, sediment

CALCULATION OF PECs

Local emission routes and the subsequent distribution processes which may be relevant for the different environmental compartments.

For each compartment, specific fate and distribution models are applied. On the regional scale the region under consideration is viewed as a box, consisting of several, homogeneous compartments.

All flows of the chemical between the different compartments (and with the outside world) are quantified

CALCULATION OF PECs

Calculation of PEC local for the aquatic compartment

The effluent of the sewage treatment plant is diluted into the surface water

Complete mixing of the effluent in the surface water is assumed

Possible fate processes in surface waters

Volatilisation, degradation, and sedimentation are ignored because of the short distance between the point of effluent discharge and the exposure location.

The calculation of the PEC local for the aquatic compartment involves several sequential steps

• Calculation of the discharge concentration of a STP to a water body,

• Dilution effects

• Removal from the aqueous medium by adsorption to suspended matter

A fixed dilution factor may be applied depending on flow rates and the industry specific discharge flow. Due to the different seasonal, climatic and geographical conditions in the Member States, those dilution factors may vary over wide ranges (from l up to l00,000).The dilution factor is generally linked to the release scenario of the use category. For example, for consumer products an average dilution factor for sewage from municipal treatment plants of l0 is recommended

Kpsusp: can be estimated from the Koc of the substance, determined for other sorbentslike soil or sediments by taking into account different organic carbon contents of the media


When a site-specific assessment is appropriate, the actual dilution factor after complete mixing can be calculated from the flow rate of the river and the effluent discharge rate


For indirect human exposure and secondary poisoning, an annual average concentration in surface water is calculated:

The concentration at the regional scale (PEC regional) is used as background concentration for the local scale. Therefore, these concentrations are summed:


Calculation of PEC local for sediment

PEC local for sediment can be compared to the PNEC for sediment dwelling organisms.

The concentration in freshly deposited sediment is taken as the PEC for sediment. therefore, the properties of suspended matter are used.

The concentration in bulk sediment can be derived from the corresponding water body concentration, assuming a thermo dynamical partition equilibrium

Highly adsorptive substances may not be considered adequately with the approach described above, as they are often not in equilibrium distribution between water and suspended matter because of their cohesion to the suspended matter; however they may be desorbed after ingestion by benthic or soil organisms.

Calculation of PEC regional

Regional computations are done by means of multimedia fate models (box models, consisting of a number of compartments which are considered homogeneous and well mixed)

A chemical released into the model is distributed between the

compartments according to the properties of both the chemical and

the model environment

Several types of fate processes are distinguished:

• Emission, direct and indirect (via STP) to the compartments air, water, industrial and agricultural soils

• Biotic and abiotic degradation processes in all compartments

• Diffusive transport, as e.g. gas absorption and volatilisation.

• Diffusive mass transfer between two compartments goes both ways, the net flow may be either way, depending on the concentration in both compartments

In the case of advective transport, a chemical is carried from one compartment into another by a carrier that physically flows from one compartment into the other (one-way)

The results from the model are steady-state concentrations, which can be regarded as estimates of long term average exposure levels

The fact that a steady-state between the compartments is calculated, does not imply that the compartment to which the emission takes place is of no importance. In a

Mackay-type level III model, the distribution and absolute concentrations may highly depend upon the compartment of entry.

Advective import and export (defined as inflow from outside the model or outflow from the model environment) can be very important for the outcome of both regional and local model calculations. Therefore, the concentration of a chemical at the "border" of the region must be taken into account. This is defined as the background concentration of a chemical.


In addition to the environmental characteristics of the region, selected intermedia mass transfer coefficients are required in the multimedia fugacity model to ensure comparability of the outcome

with other models.


PNEC: Predicted No Effect Concentration

Concettualmente analoga al Criterio di Qualità, ma molto più improntata alla salvaguardia degli aspetti ecologici di una risorsa invece che agli usi umani.

Può essere definita come una concentrazione al di sotto della quale la probabilità che si verifichi un effetto avverso è praticamente nulla.

Nell’analisi di rischio la PNEC viene confrontata con i valori di PEC (PredictedEnvironmental Concentration

Si basa anche essa su fattori di applicazione attribuiti sulla base dei dati disponibili:

a) Credibilità del dato (qualità del test rispetto alla metodologia standard GPL)

b) Rilevanza ovvero se un test è appropriato per un particolare Hazard o Risk Assessment

��

a seconda dei casia seconda dei casiDati di campagna o ecosistemi Dati di campagna o ecosistemi modellizzatimodellizzati

1010(d)(d)Dati NOEC a lungo termine disponibili per tutte e tre le Dati NOEC a lungo termine disponibili per tutte e tre le specie rappresentanti la catena troficaspecie rappresentanti la catena trofica

5050(c)(c)Due dati di NOEC per specie rappresentanti due livelli Due dati di NOEC per specie rappresentanti due livelli della catena trofica della catena trofica

100100(b)(b)Almeno un dato di NOEC a lungo termine (per pesci o per Almeno un dato di NOEC a lungo termine (per pesci o per DaphniaDaphnia))

10001000(a)(a)Almeno un dato di tossicitAlmeno un dato di tossicitàà acuta (EC/LCacuta (EC/LC5050) per ciascuno ) per ciascuno dei tre livelli della catena trofica (alga, dei tre livelli della catena trofica (alga, DaphniaDaphnia, pesci), pesci)

Fattore di SicurezzaFattore di SicurezzaTechnicalTechnical GuidanceGuidance DocumentDocument (TGD). (TGD).

a = molto conservativo, indica che ogni singolo fattore di incertezza contribuisce significativamente all’incertezza totaleb = viene applicato al NOEC se questo è riferito alla sp. più sensibile dal punto di vista della tossicità acuta altrimenti si attribuisce un fattore 1000. Si attribuisce un fattore 100 anche nel caso in cui siano disponibili almeno 2 valori di NOEC anche se non riferiti alla sp. più sensibile ma su livelli trofici differentic = fattore di 50 al più basso valore di NOEC riferiti a due livelli trofici differenti di cui uno con la sp. più sensibiled = fattore di 10 attribuito quando siano conosciuti tutti e 3 i valori di NOEC per i differenti livelli trofici

Valutazione della tossicità per i sedimenti

I sedimenti possono agire da contenitori di inquinanti come conseguenza dell’adsorbimento sul particolato organico, oppure da sorgente in seguito a

fenomeni di risospensione

I sedimenti integrano gli effetti della contaminazione nel tempo e nello spazio e possono quindi rappresentare un pericolo per le comunità bentoniche e pelagiche

Gli effetti sugli organismi bentonici sono particolarmente importanti in quanto questo rappresentano un anello importante per la catena trofica acquatica e

anche per il ruolo che hanno nella riciclizzazione del materiale detritico

Mancano informazioni sugli effetti degli xenobiotici sugli organismi cosiddetti “sediment dwellling”

Mancano saggi standardizzati per determinare la tossicità.

Come calcolare la PNEC?

Strategia per la valutazione degli effetti sugli organismi che vivono sui sedimenti

Per tutte quelle sostanze potenzialmente capaci di depositarsi o di adsorbirsi sui sedimenti in maniera significativa è necessaria una valutazione degli effetti sugli

organismi bentonici. Questo anche per sostanze persistenti relativamente agli ambienti marini

Per la maggior parte delle sostanze i dati di tossicità sono per lo più assenti o limitatiPer tale motivo in una stima del rischio preliminare si può utilizzare il cosiddetto

Equilibrium Partinioning Method

I risultati ottenuti potranno essere utilizzati come”trigger” per determinare se sono necessari test sui sedimenti per valutarne la tossicità. (si fanno test con spiked

sediments)

Per il calcolo della PNECsed si potranno verificare tre diverse situazioni:

Assenza di dati disponibili: applicazione dell’Equilibrium Partinioning Method(EPM)

Disponibilità di dati di tossicità acuta (almeno uno): si assegna un fattore di applicazione pari a 1000 alla spp più sensibile ed inoltre si applica l’EPM.

Si assegna come PNEC il valore più basso ottenuto

Se sono disponibili dati di tossicità a lungo termine si calcola la PNEC utilizzando un fattore di applicazione adeguato

Se non sono presenti dati adeguati per il calcolo sia delle PECsed che della PNECsed si assume come valido il risultato ottenuto dalla caratterizzazione del

rischio per l’ambiente acquatico per sostanze con log Kow <5, mentre per le sostanze con log Kow >5 si considera il rapporto PEC/PNEC ottenuto per

l’acqua incrementato di un fattore 10

Calcolo della PNECsed secondo l’Equilibrium Partinioning Method

Si assume che:Gli organismi sedimentari abbiano una stessa sensibilità agli inquinanti rispetto

agli organismi che vivono nella colonna d’acqua

La concentrazione della sostanza nel sedimento, nell’acqua interstiziale e negli organismi bentonici siano in equilibrio termodinamico: la concentrazione in

ciascuna fase può essere prevista usando un coefficiente di ripartizione appropriato

Il coefficiente di ripartizione sed/acqua può essere misurato o previsto

PNECsed = Ksup-wat/RHOsusp x PNECwater x 1000

PNECwater = Predicted No Effect Concentration in acqua (mg/l)RHOsusp = densità di massa dei solidi sospesi (kg/m3)Ksup-wat = coeff. rip sol. sosp/acqua (mg/kg)

La formula considera solo l’ingresso tramite acqua. Questo significa che quanto maggiore è il Ksed tanto minore sarà la frazione di inquinante disponibile in quanto adsorbito sul sedimento. Questo

corrisponde ad una minore esposizione e quindi si può assumere una PNECsed più elevata rispetto alla PNECwater

Tuttavia, l’uptake può avvenire anche attraverso altre vie di esposizione (es. ingestione dei sedimenti. Questo può essere

importante per sostanze lipofile (per queste sostanze è probabile una sottostima dell’uptake totale)

Per questo motivo per sostanze con log Kow >5 si applica al rapporto PECsed/PNECsed un fattore cautelativo pari a 10

Valutazione della tossicità per il comparto suolo

a seconda dei casia seconda dei casiDati di campagna o ecosistemi Dati di campagna o ecosistemi modellizzatimodellizzati

1010Dati NOEC a lungo termine disponibili per tutte e tre le Dati NOEC a lungo termine disponibili per tutte e tre le specie rappresentanti la catena troficaspecie rappresentanti la catena trofica

5050Due dati di NOEC per specie rappresentanti due livelli Due dati di NOEC per specie rappresentanti due livelli della catena trofica della catena trofica

100100Disponibile un valore di NOEC a lungo termine (es. Disponibile un valore di NOEC a lungo termine (es. pianta)pianta)

10001000Disponibile EC/LCDisponibile EC/LC5050 per produttore primario (piante) e per per produttore primario (piante) e per un consumatore primario (es. lombrico) o un un consumatore primario (es. lombrico) o un decompositoredecompositore (microrganismi)(microrganismi)

Fattore di SicurezzaFattore di SicurezzaTechnicalTechnical GuidanceGuidance DocumentDocument (TGD). (TGD).

PNECsoil = Ksoil-wat/RHOsoil x PNECwater x 1000PNECwater = Predicted No Effect Concentration in acqua (mg/l)RHOsoil = densità di massa del suolo (kg/m3)Ksoil-wat = coeff. rip suolo/acqua (mg/kg)

Metodo dei fattori di applicazione

Equilibrium Partitioning Method

%of Pesticides World Sales

30%

25%

12%

16%

13%

2%2%

North America

Europe

Japan

Asia

Latin America

Eastern Europe

Africa

��

% of global market sales for pesticide categories

51%

20%

29%

herbicides

insecticides

fungicides

THE DIMENSION OF PESTICIDE MARKET (1996)

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"�� #

��

��

Period EU Objectives EU Environmental Policy

1960-70 Free Functioning of the Market and Free Trade of Goods

Labelling, Packaging, Use and Circulation of Dangerous Substances

1970-80 Quantification and Limitations of Environmental Pollution by

Human Activities

Monitoring and Control of the Emission into the Environment (Air, Water)Ban of Hazardous Chemicals

1980-90 Prevention of the Risk “VI Amendment" of the Directive 548/67 (Dir. EU 831/79)

1990-2000 Sustainable Development Treaty of Amsterdam, 1997 (Specific Provisions on Environmental Protection)

Development and Evolution of the Environmental Policy in the EU

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Problem FormulationPlanning (Risk Assessor/Risk Manager Dialogue

Ecological Risk Assessment

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Communicating Results to the Risk Manager

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Environmental Risk Assessment Scheme

Directive 91/414/EEC

1. – Problem Definition Level 1./B3. Effect on non target organisms under Good Agricultural Practices.

2. – Risk Analysis including: 2.a. –Exposure Assessment (PEC)

Level 2./B8 Environmental fate and behaviour. Worst case scenarios used as default

2.b. – Effect Assessment Level 2./B9. Ecotoxicology. Pre-established list of receptors endpoints.

3. - Risk Characterisation TER, HQ (Hazard Quotient), etc. using pre-established levels of acceptability

4 - Risk Management Level 3. Limitation of certain uses, buffer zones, etc to achieve the levels of acceptability

Definition of Trigger:value that represents the limit of the TER under which “no authorisation shall be granted- unless it

can be shown that under field conditions there is no unacceptable impact”.

Decreto Legislativo del Governo n° 194 del 1995

Autorizzazione, Immissione in commercio, Utilizzazione e

Controllo dei Prodotti Fitosanitari

Direttiva 91/414/CEE

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OBIETTIVI

Tabella 1.2 - Studi sull’ esposizione e sugli effetti richiesti nell’Allegato II del Decreto Legge 17

marzo, 1995, n.194.

STUDI SULL’ESPOSIZIONE Effetti sulla riproduzione

Destino e comportamento nel suolo b) Effetti sugli organismi acquatici

tasso e via di degradazione (fino al 90%) compresa l’individuazione dei meccanismi e dei metaboliti in almeno tre differenti tipi di suolo

Tossicità acuta e sub-acuta su pesci

Adsorbimento-desorbimento in almeno tre tipi di suolo sia della sostanza attiva che dei metaboliti

Effetti sulla riproduzione e sul tasso di crescita dei pesci

Mobilità in almeno tre tipi di suolo sia della sostanza attiva che dei metaboliti

Bioaccumulo nei pesci

Quantità e natura dei residui combinati Tossicità acuta su Daphnia Magna

Destino e comportamento nell’acqua e nell’aria Riproduzione e tasso di crescita della Daphnia Magna

Tasso e vie di degradazione in sistemi acquatici - biodegradazione, idrolisi e fotolisi, compresa l’idividuazione di metaboliti

Effetti sulla crescita algale

Adsorbimento e desorbimento sui sedimenti presenti in acqua sia della sostanza attiva che dei metaboliti

c) Effetti su altri organismi non bersaglio

Tasso e vie di degradazione nell’aria (per fumiganti o altre sostanze volatili)

Tossicità acuta per le api da miele ed altri artropodi benefici (ad es. predatori)

STUDI SUGLI EFFETTI Tossicità per lombrichi ed altri macroorganismi non bersaglio del suolo

a) Effetti sugli uccelli: Effetti su microrganismi non bersaglio del suolo

Tossicità orale acuta Effetti su altri organismi non bersaglio (flora e fana ritenuti a rischio)

Tossicità a breve termine - studio sulla dieta per otto giorni su almeno una specie (diversa dai polli)

Effetto sui metodi biologici di trattamento di acque luride

Prodotti fitosanitariLe sostanze attive ed i preparati contenenti una o piu'sostanze attive, presentati nella forma in cui

sono forniti all'utilizzatore

Sostanze attive:Le sostanze o i microrganismi, compresi i virus,

aventi un'azione generale o specifica sugli organismi nocivi o su vegetali, su parti di vegetali o su prodotti

vegetali

91/414 Definizioni

91/414/CEE - D.L. n° 194

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Mobilità nel suolo

Velocità e via di

degradazione

Adsorbimentodesorbimento

Il destino e il comportamento nell’ambiente di un antiparassitario, e quindi la contaminazione delle acque

sotterranee

Il destino e il comportamento nell’ambiente di un antiparassitario, e quindi la contaminazione delle acque

sotterranee

DIPENDONODIPENDONO

•Proprietà chimico - fisiche della sostanza

•Caratteristiche del sito di applicazione (uso del suolo, suolo, clima)

•Proprietà chimico - fisiche della sostanza

•Caratteristiche del sito di applicazione (uso del suolo, suolo, clima)

Parametri che influenzano la percolazione dell’antiparassitario verso la falda

Proprietà del suolo in strati diversiContenuto di materia organica

pHContenuto argilla, sabbia e limo

Densità apparente

�

Proprietà fisico-chimiche dell’antiparassitario

Coefficiente di adsorbimento (KOC)Velocità di degradazione (DT50)

Pratiche agricoledose di applicazione

frequenza di applicazione tipo di coltivazione e

rotazione

ClimaTemperaturaPrecipitazioni

Umidità relativa

0 1 2 3 40

1

2

3

4

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Log Koc

Log

DT

50

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Sos tanze lisciviabili

Sos tanze non lisciviabili

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Indice GUS (Groundwater Ubiquity Score)

0 1 2 3 40

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10

15

20

25

30

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T50

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GUSm=2,8

Sostanze lisciviabili

GUSm=1,8

bromacil

Sos tanze non lisciviabili

a trazina

Indice GUS modificato

Un lisimetro è un blocco di terreno indisturbato, che viene prelevato ed inserito in un apposito contenitore.

I lisimetri sono nati originariamente per la conduzione degli studi sul bilancio idrico delle colture e sulle prime formulazioni dell'evapotraspirazione delle colture. Negli ultimi anni hanno acquistato importanza negli studi di inquinamento ambientale, perché è possibile tenere sotto controllo diverse variabili pur mantenendo una buona rappresentatività della realtà.

Studi di campagna per valutare fenomeni di percolazione

Molte normative internazionali richiedono sperimentazioni per misurare la mobilità nel terreno e valutare l'impatto sulle acque sotterranee facendo specifico riferimento all'uso dei lisimetri.

L'unico protocollo lisimetrico pubblicato è quello tedesco del Biological Research Centre for Agricultureand Forestry BBA. In Germania gli studi in lisimetro sono alla base delle ricerche sulla mobilità dei fitofarmaci da sottoporre a registrazione. Secondo la BBA i lisimetri devono essere riempiti con monoliti di suolo indisturbati, profondi 1-1.3 m, con superficie minima di 0.5 m2. Il terreno deve avere un'elevata percentuale di sabbia e un basso tenore di sostanza organica, cioè rappresentare quello che viene definito worst case. Anche la Direttiva CEE 91/414 sulla registrazione dei fitofarmaci tende ad identificarsi nelle linee guida tedesche, dato che prevede la conduzione di prove lisimetriche con terreni di medio impasto o sabbiosi, al fine di simulare condizioni estreme di pericolosità.

Vale la pena di ricordare che la Direttiva Comunitaria 80/778 sulle acque potabili impone un limite di concentrazione di 0.1 µg L-1 per i fitofarmaci nelle acque sotterranee, mentre la Direttiva 91/676 sulla protezione delle acque dai nitrati di origine agricola prescrive un limite di 50 mg L-1.

Il lisimetro

Gli studi lisimetrici sono un buon mezzo per condurre esperimenti controllati in condizioni di campo, perché si possono confrontare simultaneamente diversi tipi di terreno, a parità di condizioni climatiche, e campionare in continuo le acque di percolazione, cosa impossibile

nelle prove di campo.

Avendo a disposizione un numero sufficiente di lisimetri è possibile confrontare gli effetti di scelte agrotecniche differenti (concimazioni, irrigazioni, ecc.) sullo stesso terreno o su diversi tipi

di terreno contemporaneamente.

La possibilità di raccogliere le acque di percolazione che escono dal fondo dei lisimetri offre molteplici applicazioni per la ricerca applicativa, come ad esempio gli studi sulla qualità delle

acque sotterranee nel settore dei prodotti fitosanitari e dei fertilizzanti. Oppure la possibilità di studiare il destino ambientale di prodotti marcati che, soprattutto nel caso dei concimi azotati

consentono di distinguere il comportamento dell'azoto somministrato da quello già presente nel terreno.

Anche se non c'è sempre una correlazione diretta tra i lisimetri e i dati di campo, la concentrazione misurata al fondo di una serie di lisimetri, riempiti con uno o più suoli

rappresentativi della realtà territoriale locale può consentire di fissare un indice di rischio per le acque di falda. Questo anche per fornire alle autorità locali e ai decisori uno strumento per

l'identificazione delle aree vulnerabili dove studiare specifiche azioni di monitoraggio e misure preventive per la protezione delle acque.

Il lisimetro

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Vie e velocità di degradazione in sistemi acquatici

Vie e velocità di degradazione nell'aria

Vie e velocità di degradazione in sistemi acquatici

Vie e velocità di degradazione nell'aria

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Saggi multispecie

•Endpoint strutturali: Gli endpoints strutturali e le specie selezionate sono numerosi. In genere sulla base dei dati ottenuti dai saggi di tossicità monospecifici si scelgono le spp. da analizzare.

Gli effetti di un inquinante sulla struttura del sistema esposto sono importanti anche se all’inizio non si verifica un cambio nella funzionalità di un ecosistema. Per es. un declino momentaneo dei

rotiferi può avere un ruolo importante per le popolazioni di pesci se avviene nelle fasi in cui è presente lo stadio giovanile della popolazione ittica

• Endpoint funzionali: riguardano gli effetti sulla fotosintesi o sulla crescita in termini di biomassa

Environmental Acceptable Concentration: quella concentrazione in acqua che non produce alcuna modifica alla struttura e alla funzionalità di un

ecosistema

Livelli di prodotti fitosanitari nelle acque di falda:Valori e limiti del monitoraggio

I primi tentativi di dare una sistematicità al monitoraggio ambientale delle acque sotterranee risalgono agli inizio degli anni ’80; essi dimostrarono l’estensione del problema e la necessità di

comprendere meglio i diversi fattori che regolavano la percolabilità di un fitofarmaco

Da lavori di raccolta dati (review) di monitoraggio relativi alla presenza di fitofarmaci nelle acque di falde si riporta che gli erbicidi rappresentano la categoria di fitofarmaci che si ritrovano più comunemente. In particolare le triazine (atrazina, simazina, terbutilazina) spesso superano i limiti fissati dalla legge (0,1 µg/l)

Il range di concentrazione che si possono ritrovare sono estremamente vari. In alcuni casi anche di 4 ordini di grandezza (da <0.1 a 1000 µg/l). I valori più elevati tuttavia sono riferibili ad eventi accidentali (contaminazione diretta dei pozzi) o a situazioni ambientali particolari (falda molto superficiale e suoli estremamente sabbiosi). In genere però il range di concentrazioni per queste sostanze è < 1 µg/l)

Nelle acque di falda sono ritrovati anche insetticidi (es. carbofuran e aldicarb) e fungicidi (es. chlortalonil). In genere i prodotti di degradazione non sono quasi mai ritrovati o comunque sono in genere presenti in concentrazioni molto basse.

atrazina simazina terbutilazina bentazone

Fruit

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Potato

Soybean

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Herbicides Insecticides FungicidesNematicides and Soil Desinfectant

J F M A M J J S OA N D

Low HighLowHighrain rain rain rain

Fruit

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J F M A M J J S OA N DJ F M A M J J S OA N DJ F M A M J J S OA N D

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Perché gli erbicidi sono più comuni nelle acque di falda?

•Carico•Modo di applicazione

•Proprietà fisico-chimiche•Caratteristiche delle colture

(stadio fenologico, sup. fogliare etc)

•Condizioni meteo

Limiti dei dati di monitoraggio ambientale derivati dalla letteratura

Mancanza di omogeneità sul territorio. In alcuni casi i dati si riferiscono a campagne di monitoraggio frequenti, in altri casi ad indagini sporadiche. La scelta della frequenza di campionamenti non dipende da considerazioni di carattere scientifico, quanto piuttosto dalla disponibilità economica, tecnica, particolari pressioni da parte di gruppi di persone o politiche

Spesso i dati che si ritrovano in letteratura riflettono gli obiettivi per i quali sono stati prodotti

E’ praticamente impossibile mettere a punto una metodica che analizzi contemporaneamente tutti i prodotti che potenzialmente si potrebbero ritrovare in falda.

I limiti di rilevamento differiscono da un laboratorio all’altro

Spesso i dati dei laboratori hanno dei limiti di rilevabilità analitica molto alti

La stima del rischio può definirsi come la valutazione quantitativa della probabilità che si verifichi un certo effetto ambientale, come risultato

dell’esposizione ad una sostanza contaminante

PEC: Predicted Environmental Concentration TER: Toxicological Exposure Ratio

TRIGGER: valore di riferimento al livello del quale si stabilisce una soglia di allarme (la valutazione può procedere in modo differente in funzione del fatto che il TER sia più o meno grande rispetto al trigger.

WORST CASE: caso peggiore

effetti nocivi esposizione

sistema ambientaleesposto

area dipericolo potenziale

area dirischio

Un obiettivo della stima del rischio è la classificazione di prodottichimici (es. fitofarmaci) in funzione della loro pericolosità neiconfronti dei diversi sistemi ambientali

Un obiettivo della stima del rischio è la classificazione di prodottichimici (es. fitofarmaci) in funzione della loro pericolosità neiconfronti dei diversi sistemi ambientali

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L’integrazione di diversi “indicatori” in un indice sintetico dirischio può essere utile nelle procedure di classificazione e, quindi,

in un’ottica di sviluppo sostenibile, nella cosiddetta

“GESTIONE DEL RISCHIO”

L’integrazione di diversi “indicatori” in un indice sintetico dirischio può essere utile nelle procedure di classificazione e, quindi,

in un’ottica di sviluppo sostenibile, nella cosiddetta

“GESTIONE DEL RISCHIO”

Obiettivi della Classificazione del Rischio Ecotossicologico

ObiettiviObiettivi delladella ClassificazioneClassificazione del del Rischio Rischio EcotossicologicoEcotossicologico

§ Selezione di prodotti chimici più ecocompatibili in relazione ad un determinato territorio (fine tuning risk assessment).

§ Definizione Allegati in ottemperanza con i regolamenti sui prodotti fitosanitari (es. Regolamenti CEE 2078 o 1257).

§ Sviluppare dei criteri per l’ottenimento delle “green labels”per i prodotti agricoli.

§ Sviluppo di sistemi di tassazione differenziata per promuovere l’uso di prodotti ecocompatibili.

§ Selezione di prodotti chimici più ecocompatibili in relazione ad un determinato territorio (fine tuning risk assessment).

§ Definizione Allegati in ottemperanza con i regolamenti sui prodotti fitosanitari (es. Regolamenti CEE 2078 o 1257).

§ Sviluppare dei criteri per l’ottenimento delle “green labels”per i prodotti agricoli.

§ Sviluppo di sistemi di tassazione differenziata per promuovere l’uso di prodotti ecocompatibili.

Indici di rischio: una sintesi di informazioniIndici di rischio: una sintesi di informazioni

RiskRisk IndexesIndexes Design:Design:Come ottenere qualcosa che coniughi scientificità e Come ottenere qualcosa che coniughi scientificità e

semplicità?semplicità?

Gli indici di rischio, sono sviluppati assegnando un punteggio ad un set di proprietà fisico-chimiche e tossicologiche delle sostanze considerate. I

punteggi sono quindi combinati attraverso algoritmo matematico in modo da ottenere un numero sintetico (indice)

Come vengono utilizzati gli indici di Come vengono utilizzati gli indici di rischio?rischio?

�� Supporto alle decisioni per i produttoriSupporto alle decisioni per i produttori(es. Olanda e green (es. Olanda e green labelslabels))

�� Supporto alle decisioni di coloro che hanno Supporto alle decisioni di coloro che hanno istituzionalmente il compito di gestione del istituzionalmente il compito di gestione del territorioterritorio

Produttori

Gestione territoriale locale

Gestione nazionale

Supporto alle decisioni di coloro che hanno Supporto alle decisioni di coloro che hanno istituzionalmente il compito di gestione del territorioistituzionalmente il compito di gestione del territorio

Indicatori di rischio per il “ranking” dei p.f. in funzione delpericolo potenziale nei confronti dell’ambiente;

Indicatori di rischio per la gestione del rischio a livello locale o territoriale

Indicatori di rischio per la valutazione di politiche di gestione del rischio a livello nazionale (trend di rischio temporale)

Indici di rischio ANPA

Identificazione degli scenari spazio-temporali

Identificazione diindicatori appropriati

Indicatori di Esposizione :quantità (Kg/ha);

bioaccumulo (Kow);distribuzione ambientale;

persistenza

Indicatori di Effetto:organismi (test di tossicità);

Algoritmo di calcolo

Classificazione delle sostanze

INDICI ANPACreazione degli scenari ambientaliSono stati sviluppati 7 differenti indici di rischio a diverse scale spazio-temporali.

sistema ipogeo (2)sistema epigeo (2)sistema acque superficiali (2)valutazione globale (1)

Scenari ambientali di tipo Scenari ambientali di tipo worstworst case.case.(es. (es. maxmax rata di applicazione, pioggia immediatamente rata di applicazione, pioggia immediatamente dopo un trattamento dopo un trattamento etcetc))

PEC (mg/kg soil) = MRA/750(750 = 10,000m2 x 5cm x 1.5 gm3 = 750000kg.)

IRAI-1 = (A x 5.5) + (B x 5) + (C x 2)

Indice di rischio a breve termine per l’ambientesuolo ipogeo (IRAI-1)

Earthworms(A)

Beneficial Arthropods(B)

Mammals(C)

(EC50/PEC) SCORE % Effect (MRA) SCORE (LD50cut/PEC) SCORE>1000 0 (2xMRA) = 0 0 >1000 0

1000 – 100 1 0 <MRA<30 2 1000 - 100 1100 – 10 2 MRA>30 4 100 - 10 210 – 1 4 (0.5xMRA)>30 8 10 - 1 4

<1 8 <1 8W = 5.5 W = 5 W = 2

IRAI varia da: 0 a 100

910

2023

128

3827

3335

826

316

1236

3940

231

56

34 1719

3013

1411

1837

415

2221

2429

2532

70

20

40

60

80

100

RIS

K C

LASS

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neg.

low

medium

high

very high

herbicidesfungicidesinsecticides

IRAI-1

Classificazione dei prodotti fitosanitari per l’ambiente “suolo ipogeo” (indice IRAI-1)

Classificazione dei prodotti fitosanitari per l’ambiente “suolo ipogeo” (indice IRAI-1)

Indice di rischio a breve termine per le acque superficiali(IRAS-1)

La PEC è ottenuta come somma dei fenomeni di drift e di runoff; il drift è calcolato sulla base delletabelle di Ganzelmeier secondo la seguente formula:

QD = QA x DFdove:QD = quantità di p.a che raggiunge il corpo idrico attraverso il drift; QA = rata di applicazione;DF = Frazione Drift (4%);

Il runoff è calculato attraverso l’uso di SOILFUG usando un approccio worst case;

RunoffSlope

Leaching

TerrestrialEcosystems

Pesticide Treatment

Rain Event Drift

AquaticEcosystems

Drainage

Side Movements

Crops

•Algae•(A)

•Daphnia•(B)

•Fish•(C)

•(EC50/PEC) •SCORE •(EC50/PEC) •SCORE •(LC50/PEC) •SCORE•>1000 •0 •>1000 •0 •>1000 •0

•1000 – 100 •1 •1000 - 100 •1 •1000 - 100 •1•10 – 100 •2 •10 - 100 •2 •100 - 10 •2•10 – 1 •4 •10 - 1 •4 •10 - 1 •4

•<1 •8 •<1 •8 •<1 •8•W = 3 •W = 4 •W = 5.5

IRAS-1 = (A x 3)+ (B x 4) + (C x 5.5)IRAS-1 = (A x 3)+ (B x 4) + (C x 5.5)

Indice di rischio a breve termine per le acquesuperficiali (IRAS-1)

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chlorbromuron

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fuclofenuron

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forchlorfenuronisoproturon

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metoxuron monolinuron

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neburon

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diuron

tebuthiuronthiazafluronethidimuron

methabenzthiazuron

chloroxuron

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QSAR model for predicting water solubility of phenylureas herbicides

2 3 4 5 62

3

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EC

50) o

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log(1/EC50) pred. (mmol/L)

neburon

log(1/EC50) = 5.79 - (0.97logS)n = 12 R2adj = 0.90

QSAR model for predicting algal toxicity of phenylureas herbicides

0 1 2 3-1

0

1

2

3

4 log(1/EC50daphnia) = -1.96 + (2.56 log 1/LC50fish)n = 11; R2 = 0.90

chlorotoluron

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metobromuron

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linuron

metabenzthiazuron

siduronfluometuronforchlorfenuron

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diuron

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log1/LC50 pred. Fish (mmol/L)

QICAR model for Daphnia and fish (phenylureas herbicides)

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Valori e Limiti degli Indici di RischioValori e Limiti degli Indici di RischioValori e Limiti degli Indici di Rischio

Un indice di rischio è uno strumento utile per unapreliminare classificazione dei principi attivi in relazione ad “target generale”

Necessità di sviluppare strumenti “site specific”

Un indice di rischio è un non site-specific assessment

Indicatori di rischio per la valutazione di politiche agro-ambientali (Indicatori nazionali):

L’esperienza OCSE

Indicatori di rischio per la valutazione di politiche agro-ambientali

ARI Project TERI Project

REXTOXADSCORSYSCOR

Freq of Appl.Load Index

Norw IndicatorDutch Indicator

OBIETTIVI•Discutere in

ambito OCSE gli approcci utilizzati

nello sviluppo degli indicatori

•Identificare gli scopi, gli obiettivi

la struttura e i contenuti di

indicatori OCSE utili per misurare i

trend di rischio

Indicatori di rischio per la valutazione di politiche agro-ambientali

DATI RICHIESTI

APPROCCI DIFFERENTI TRA I DIVERSI PAESI OCSE

• DATI TOSSICOLOGICI, E PROPRIETA’ FISICO-CHIMICHE

•DATI REALISTICI DEI “PATTERN” DI USO SULLE COLTURE

•DATI SULLA DISLOCAZIONE SPAZIALE DELLE COLTURE

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

1995 1996 1997

earthworms kg on field

EARTWORMS PRESSURE ACCORDING TO DUTCH INDICATOR (FERRARA PROVINCE)

DIAMO UN OCCHIOIN CASA NOSTRA?

USO: • IN ITALIA NON ESISTE UN SISTEMA DI RILEVAZIONE DEI

CONSUMI TALE DA CONSENTIRE DI VALUTARE LE QUANTITA’ EFFETTIVAMENTE UTILIZZATE E LE AREE DI IMPIEGO (ISTAT-

SIAN)• DATI ANPA FINO AL 1998

• ESPRESSI COME FORMULATI COMMERCIALI• DATI ESPRESSI COME VENDITA A LIVELLO PROVINCIALE

• NESSUNA INFORMAZIONE CIRCA IL REALE USO (es. tipo di coltura, seed dressing, prodotti conservati, usi differenti da quelli agricoli)

COLTURE:• NECESSITA’ DI CENSIRE ANNUALMENTE LE COLTURE

AGRARIE• NECESSITA’ DI LOCALIZZAZIONE SPAZIALE

• IDENTIFICARE LE AZIENDE BIOLOGICHE

PROPRIETA’ ECOTOSSICOLOGICHE:• LAVORO PREGRESSO ANPA E LAVORO OECD

CONTROLLO DEL RISCHIO CHIMICOdipbsf.uninsubria.it/qsar/education/Mat Didattico...Uomo Rischio a...

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